工業(yè)廢水處理畢業(yè)論文

1、工業(yè)廢水處理張鵬(巴音郭楞職業(yè)技術學院 石油化工學院 庫爾勒 841000)摘要：關鍵詞：酸堿性、懸浮物、需氧量1緒論1.1 概述1.1.1 工業(yè)廢水的來源 水是寶貴的自然資源，是人類賴以生存的必要條件。在人類生活和生產(chǎn)活動中，從自然界取用了水資源，經(jīng)生活和生產(chǎn)活動后，又向自然界排出受到污染的水。這些改變了原來的組成，甚至喪失了使用價值而廢氣外排的水成為廢水。由于廢水中混進了各種污染物，排進自然界水體，日積月累，最終將導致自然界中的某一水系喪失使用價值。 目前“廢水”和“污水”兩個術語用法比較混亂。就科學概念而言，“廢水”是指廢氣外排的水；“污水”是指被臟物污染的水。不過，有相當數(shù)量的生產(chǎn)排水

2、并不臟（如冷卻水等），因而用“廢水”統(tǒng)稱比較合適。旨在誰知污濁不可取用的情況下，兩個術語才可通用。 廢水包括生活污水和工業(yè)廢水。工業(yè)廢水是指工業(yè)生產(chǎn)過程中廢棄外排的水。工業(yè)廢水對環(huán)境造成的污染危害，以及應采取的防治對策，取決于工業(yè)廢水的特性。即污染物的種類、性質(zhì)和濃度。工業(yè)廢水的水質(zhì)特征，不單以廢水類別而異，往往因時因地而多變。工業(yè)廢水的特點主要表現(xiàn)為：排放量大；組成復雜；污染嚴重。對廢水水質(zhì)常用兩項最主要的污染指標來表示，也就是指懸浮物和化學需氧量。不同的工業(yè)廢水，其水質(zhì)差異很大。以化學需氧量為例，較低的也在2503500mg/L之間，高的常達每升數(shù)萬毫克，甚至幾十萬毫克。1.1.2 工業(yè)廢

3、水的分類工業(yè)廢水是區(qū)別于生活污水而言的，含義很廣。由于工業(yè)類型繁多，而每種工業(yè)又由多段工藝組成，產(chǎn)生的廢水性質(zhì)完全不同。影響工業(yè)廢水所含污染物多少及其種類的因素主要有：（1）生產(chǎn)中所用的原材料；（2）工業(yè)生產(chǎn)中的工藝過程；（3）設備構造與操作條件；（4）生產(chǎn)用水的水質(zhì)與水量。根據(jù)廢水中的主要化學成分，從化學分類出發(fā)，可分為有機、無機廢水兩類。但一個工廠排出的廢水，是個車間與工段的混合廢水，往往及含有有機污染物又含有無機污染物，對這種一個廠或一個地區(qū)混合在一起的總排放的廢水，又稱“為綜合廢水”。廢水中如果某一中成分在污染物中首要地位，則常以該成分取名，如含酚廢水、含氰廢水、含氮廢水、含汞廢水等。

4、根據(jù)廢水的酸堿性，也可將廢水分為酸性廢水、堿性廢水和中性廢水。此外，還可根據(jù)產(chǎn)生廢水的工業(yè)部門或生產(chǎn)工藝來取名，如焦化廢水、電鍍廢水、造紙廢水、化工廢水、印染廢水、農(nóng)藥廢水、冷卻廢水等。1.2 工業(yè)廢水的處理原則及趨勢1.2.1 工業(yè)廢水的有效治理的原則  （1）最根本的是改革生產(chǎn)工藝，盡可能在生產(chǎn)過程中杜絕有毒有害廢水的產(chǎn)生。如以無毒用料或產(chǎn)品取代有毒用料或產(chǎn)品。  （2）在使用有毒原料以及產(chǎn)生有毒的中間產(chǎn)物和產(chǎn)品的生產(chǎn)過程中，采用合理的工藝流程和設備，并實行嚴格的操作和監(jiān)督，消除漏逸，盡量減少流失量。  （3）含有劇毒物質(zhì)廢水，如含有一些重金屬、放射性物質(zhì)、高

5、濃度酚、氰等廢水應與其他廢水分流，以便于處理和回收有用物質(zhì)。  （4）一些流量大而污染輕的廢水如冷卻廢水，不宜排入下水道，以免增加城市下水道和污水處理廠的負荷。這類廢水應在廠內(nèi)經(jīng)適當處理后循環(huán)使用。  （5）成分和性質(zhì)類似于城市污水的有機廢水，如造紙廢水、制糖廢水、食品加工廢水等，可以排入城市污水系統(tǒng)。應建造大型污水處理廠，包括因地制宜修建的生物氧化塘、污水庫、土地處理系統(tǒng)等簡易可行的處理設施。與小型污水處理廠相比，大型污水處理廠既能顯著降低基本建設和運行費用，又因水量和水質(zhì)穩(wěn)定，易于保持良好的運行狀況和處理效果。  （6）一些可以生物降解的有毒廢水如含酚、氰廢水

6、，經(jīng)廠內(nèi)處理后，可按容許排放標準排入城市下水道，由污水處理廠進一步進行生物氧化降解處理。  （7）含有難以生物降解的有毒污染物廢水，不應排入城市下水道和輸往污水處理廠，而應進行單獨處理。 1.2.2工業(yè)污水處理的發(fā)展趨勢    在水和其他資源日漸短缺以及環(huán)境污染治理日益迫切的情況下，工業(yè)廢水處理的發(fā)展趨勢是：把水和污染物作為有用資源回收利用和實行閉路循環(huán)。這可分為水和污染物綜合循環(huán)回用。水和污染物各自單獨循環(huán)回用。1.3工業(yè)廢水處理方法1.3.1簡述幾種工業(yè)廢水處理方法（1）化學沉淀法：化學沉淀法是指向廢水中投加某些化學藥劑（沉淀劑），使之與廢水中溶解態(tài)

7、的污染物直接發(fā)生化學反應，形成難溶的固體生成物，然后進行固液分離，從而除去水中污染物的一種處理方法。廢水中的重金屬離子（如砷、氟、硫、硼）均可通過化學沉淀法去除，某些有機污染物亦可通過化學沉淀法去除。（2）活性污泥法：將空氣連續(xù)鼓入曝氣池的廢水中，經(jīng)過一段時間，水中能形成繁殖有大量好氧微生物的活性污泥，它能吸附和分解廢水中的有機物，并以有機物為養(yǎng)料使微生物獲得能量并不斷增殖。離開曝氣池的廢水與活性污泥的混合液進入沉淀池進行泥水分離。一般廢水在曝氣池中停留35h，能去除廢水的BOD5約90%。活性污泥法是一種較為廣泛采用的生物處理方法。 （3）生物接觸氧化法：生物接觸氧化工藝采用固定式生物填料作

8、為微生物的載體，生長有微生物的載體淹沒在水中，曝氣系統(tǒng)為反應器中的微生物供氧。由于生物接觸氧化法的微生物固定生長于生物填料上，克服了懸浮活性污泥易于流失的缺點，在反應器中能保持很高的生物量。生物接觸氧化法對沖擊負荷和水質(zhì)變化的耐受性強，運行穩(wěn)定；它的容積負荷高，占地面積小，建設費用較低并且污泥產(chǎn)量較低，無需污泥回流，運行管理簡單。但有時脫落一些細碎生物膜，沉淀性能較差的造成出水中的懸浮固體濃度稍高，一般可達到30mg/L左右。 （4）膜生物反應器法：膜-生物反應器(Membrane BioReactor，MBR)是將膜分離技術與生物反應器結合在一起的新型污水處理工藝。根據(jù)膜分離組件的設置位置，

9、可分為分置式MBR和一體式MBR兩大類。MBR工藝用膜組件代替了傳統(tǒng)活性污泥工藝中的二沉池，可進行高效的固液分離，克服了傳統(tǒng)工藝中出水水質(zhì)不夠穩(wěn)定、污泥容易膨脹等不足。 （5）曝氣生物濾池法：曝氣生物濾池(BAF)是生物膜處理工藝的一種。采用一種新型粗糙多孔的粒狀濾料具有很大的比表面積，濾料表面生長有生物膜，池底提供曝氣，污水流過濾床時，污染物首先被過濾和吸附，進而被濾料表面的微生物氧化分解。目前BAF已從單一的工藝逐漸發(fā)展成系列綜合工藝，有去除懸浮物、COD、BOD 、硝化、脫氮等作用。 （5） 簡易生化處理法：即沼氣凈化池利用厭氧消化原理進行固體有機物降解。沼氣凈化池的處理效率優(yōu)于腐化池和

10、沼氣池，造價低，動力消耗低，管理簡單。適用于經(jīng)濟不發(fā)達地區(qū)的小型綜合地區(qū)，條件不具備時可采用簡易生化處理作為過渡處理措施。2有關高吸水性樹脂廢水概述 高吸水性樹脂廢水，就是指生產(chǎn)高吸水性樹脂所產(chǎn)生的廢水。本實驗所用的廢水來源為丙烯酰胺接枝淀粉，硝酸鈰銨為引發(fā)劑生產(chǎn)高吸水性樹脂所產(chǎn)生的廢水。有關其合成的理論如下。2.1 接枝聚合反應過程利用硝酸鈰銨作為引發(fā)劑，使淀粉分子上的H被奪走而產(chǎn)生自由基，然后再引發(fā)單體丙烯酰胺，形成淀粉-丙烯酰胺自由基，繼續(xù)與丙烯酰胺進行鏈增長，最后發(fā)生鏈終止。其反應如下：(1) 引發(fā)劑與淀粉葡萄糖環(huán)配位(2) 碳鍵斷裂，產(chǎn)生自由基(3) 接枝聚合反應自由基與丙烯酰胺形成

11、兩種形式的聚合物，可用a、b兩個反應式表示。發(fā)生接枝聚合反應的兩種形式的自由基只是產(chǎn)生自由基的位置不同，它們與丙烯酰胺反應形成的聚合物結構類似。(a)(b)(4) 皂化反應高分子吸水性樹脂的吸水能力是高分子電解質(zhì)的離子排斥作用所引起的分子擴張和網(wǎng)狀結構引起阻礙分子的擴張作用所產(chǎn)生的結構，所謂皂化水解反應就是使共聚物產(chǎn)生可以相互排斥的離子，其反應可表示如下：式中，R為-ONa或-NH2。自由基聚合屬于連鎖聚合反應，由鏈引發(fā)、鏈增長、鏈終止、鏈轉(zhuǎn)移的基元反應組成。(5) 鏈轉(zhuǎn)移反應通過增長反應，活性鏈將其活性中心自由基轉(zhuǎn)移到其他的分子（如單體、溶劑等），產(chǎn)生新的自由基。向單體轉(zhuǎn)移 原來的增長活性鏈

12、因鏈轉(zhuǎn)移提早終止，使聚合度降低。但形成了新的活性鏈自由基，活性未減弱，聚合速率并沒有降低。向溶劑或鏈轉(zhuǎn)移劑轉(zhuǎn)移 溶液聚合時，增長活性鏈自由基有可能向溶劑分子 YZ 轉(zhuǎn)移，也使分子量降低，聚合速率是否改變則視新生自由基的活性而定。有時為了降低聚合物的分子量，特加入鏈轉(zhuǎn)移劑來調(diào)節(jié)分子量，稱為分子量調(diào)節(jié)劑。(6)吸水性樹脂實驗藥品淀粉、丙烯酰胺、N,N-亞甲基雙丙烯酰胺 、硝酸鈰銨、NaOH、濃硝酸 。 2.2吸水性樹脂廢水初步鑒定 根據(jù)上述吸水性樹脂實驗原理、實驗過程及藥品，初步可以肯定吸水性樹脂廢水為含有較高濃度的氨氮廢水。但這只是從理論上的推斷，因此還必須對高吸水性樹脂廢水進行氨氮測定，進一步

13、確定廢水中氨氮的含量。并把廢水中的氨氮去除作為吸水性樹脂廢水處理實驗研究的重點進行實驗研究。2.3高吸水性樹脂廢水中氨氮的測定2.3.1 測定原理 碘化汞和碘化鉀的堿性溶液與氨反應生成淡紅棕色膠態(tài)化合物，其色度與氨氮含量成正比，通?？梢栽诓ㄩL410425nm范圍內(nèi)測其吸光度，計算其含量。2.3.2測定試劑的配置(1) 鈉氏試劑的配置稱取16 g氫氧化鈉，溶于50ml水中，充分冷卻至室溫。另稱取7 g碘化鉀和10 g碘化汞溶于水，然后將此溶液在攪拌下徐徐注入氫氧化鈉溶液中，用水稀釋至100ml，貯存聚乙烯瓶中，密封保存。(2) 酒石酸鈉溶液的配置稱取50g酒石酸鈉溶于100 ml的水中，加熱煮沸

14、以除去氨，放冷，定容至100 ml。(3) 銨標準貯備溶液的配置稱取3.819g經(jīng)100干燥過的優(yōu)級純氯化銨溶于水中，移入1000ml容量瓶中，稀釋至標線。此溶液每毫升含1.00氨氮。(4) 銨標準使用液的配置移取5.00ml銨標準貯備液于500ml的容量瓶中，用水稀釋至標線。此溶液每毫升含0.010氨氮2.3.3計算公式 由水樣測得的吸光度減去空白試驗的吸光度后，從標準曲線上查得氨氮量（）后，按下式計算：氨氮（N，/L）m/V×100式中：m由標準曲線查得的氨氮量，； V水樣體積，ml。2.3.4測定步驟(1)絮凝沉淀去100 ml水樣，在其中加入1 ml10硫酸鋅溶液，用25的氫

15、氧化鈉溶液調(diào)節(jié)至PH值在10.5左右，混勻靜置，沉淀（白色絮體）過濾，棄去初濾液20 ml。(2) NH4-N標準曲線的繪制分別吸取0、0.50、1.00、3.00、5.00、7.00、和10.00 ml銨標準使用液于50 ml比色管中，加水至標線，加1.0 ml酒石酸鉀鈉溶液，混勻。加1.5 ml鈉氏試劑，混勻。放置10 min后，在波長420nm處，用光程20mm比色皿，以水作參比，測定吸光度。由測得的吸光度，減去零濃度空白管的吸光度后，得到校正吸光度，繪制以氨氮含量()對校正吸光度的標準曲線。(3)水樣的測定分取適量經(jīng)絮凝沉淀預處理后的水樣，加入50 ml比色管中，稀釋至標線。加1.5

16、ml鈉氏試劑，混勻。放置10min后，在波長420nm處，用光程20mm比色皿，以水作參比，測定吸光度2.4 銨標準曲線的繪制實驗NH4-N標準曲線的繪制，把0ml、0.50ml、1.00ml、3.00ml、5.00ml、7.00和10.00ml比色管中的液體放入721分光光度儀中，以水做參比，得到他們的吸光度分別為見表2.1表2.1 NH4-N值(mg/L) 0 0.50 1.00 3.00 5.00 7.00 1.00氨氮濃度 0 0.005 0.01 0.03 0.05 0.07 0.1吸光度 0.18 0.32 0.44 0.9 1.25 1.78 2.00減去空白 0 0.14 0.

17、260.721.071.60 1.82標準曲線見圖2.1。y = 19.066x + 0.079600.511.522.500.040.080.120.16氨氮濃度線性 (氨氮濃度)圖2.1 氨標準曲線得到一個線性方程：y=19.066x+0.07962.5 原水水質(zhì)氨氮的實驗測定原水水質(zhì)NH4-N的檢測：把取來的廢水搖勻，取100ml按上述方法測定其NH4-N的值。氨氮（N，/L）148/L3關于高濃度氨氮廢水過量氨氮排入水體將導致水體富營養(yǎng)化，降低水體觀賞價值，并且被氧化生成的硝酸鹽和亞硝酸鹽還會影響水生生物甚至人類的健康。因此，廢水脫氮處理受到人們的廣泛關注。目前，主要的脫氮方法有生物硝

18、化反硝化、折點加氯、氣提吹脫和離子交換法等。消化污泥脫水液、垃圾滲濾液、催化劑生產(chǎn)廠廢水、肉類加工廢水和合成氨化工廢水等含有極高濃度的氨氮（500 mg/L以上，甚至達到幾千mg/L），以上方法會由于游離氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其應用受到限制。高濃度氨氮廢水的處理方法可以分為物化法、生化聯(lián)合法和新型生物脫氮法。3.1高濃度氨氮廢水的處理方法3.1.1物化法（1）MAP沉淀法主要是利用以下化學反應：理論上講以一定比例向含有高濃度氨氮的廢水中投加磷鹽和鎂鹽，當Mg2 + NH4+PO43 ->2.5×1013時可生成磷酸銨鎂（MAP），除去廢水中的氨氮。穆大綱等8采用向

19、氨氮濃度較高的工業(yè)廢水中投加MgCl2·6H2O和Na2HP04·12H20生成磷酸銨鎂沉淀的方法，以去除其中的高濃度氨氮。結果表明，在pH為8.9l，Mg2+，NH4，P043-的摩爾比為1.25:1:1，反應溫度為25 ，反應時間為20min，沉淀時間為20min的條件下，氨氨質(zhì)量濃度可由9500mg/L降低到460mg/L，去除率達到95%以上。由于在多數(shù)廢水中鎂鹽的含量相對于磷酸鹽和氨氮會較低，盡管生成的磷酸銨鎂可以做為農(nóng)肥而抵消一部分成本，投加鎂鹽的費用仍成為限制這種方法推行的主要因素。海水取之不盡，并且其中含有大量的鎂鹽。以海水做為鎂離子源試驗研究了磷酸銨鎂結晶

20、過程。鹽鹵是制鹽副產(chǎn)品，主要含MgCl2和其他無機化合物。Mg2+約為32 g/L為海水的27倍。用MgCl2、海水、鹽鹵分別做為Mg2+源以磷酸銨鎂結晶法處理養(yǎng)豬場廢水，結果表明，pH是最重要的控制參數(shù)，當終點pH9.6時，反應在10 min內(nèi)即可結束。由于廢水中的N/P不平衡，與其他兩種Mg2+源相比，鹽鹵的除磷效果相同而脫氮效果略差。（2）吹脫法在堿性條件下，利用氨氮的氣相濃度和液相濃度之間的氣液平衡關系進行分離的一種方法。一般認為吹脫效率與溫度、pH、氣液比有關。吹脫法去除垃圾滲濾液中的氨氮進行了研究，控制吹脫效率高低的關鍵因素是溫度、氣液比和pH。在水溫大于25,氣液比控制在3500

21、左右，滲濾液pH控制在10.5左右，對于氨氮濃度高達20004000 mg/L的垃圾滲濾液，去除率可達到90%以上。吹脫法在低溫時氨氮去除效率不高。采用超聲波吹脫技術對化肥廠高濃度氨氮廢水（例如882 mg/L）進行了處理試驗。最佳工藝條件為pH11，超聲吹脫時間為40min，氣水比為l000：1試驗結果表明，廢水采用超聲波輻射以后，氨氮的吹脫效果明顯增加，與傳統(tǒng)吹脫技術相比，氨氮的去除率增加了17164，在90以上，吹脫后氨氮在100mg/L以內(nèi)。為了以較低的代價將pH調(diào)節(jié)至堿性，需要向廢水中投加一定量的氫氧化鈣，但容易生水垢。同時，為了防止吹脫出的氨氮造成二次污染，需要在吹脫塔后設置氨氮吸

22、收裝置。在處理經(jīng)UASB預處理的垃圾滲濾液（2240 mg/L）時發(fā)現(xiàn)在pH11.5，反應時間為24 h，僅以120 r/min的速度梯度進行機械攪拌，氨氮去除率便可達95。而在pH12時通過曝氣脫氨氮，在第17小時pH開始下降，氨氮去除率僅為85。據(jù)此認為，吹脫法脫氮的主要機理應該是機械攪拌而不是空氣擴散攪拌。（3）沸石脫氨法利用沸石中的陽離子與廢水中的NH4+進行交換以達到脫氮的目的。沸石一般被用于處理低濃度含氨廢水或含微量重金屬的廢水。然而，蔣建國等4探討了沸石吸附法去除垃圾滲濾液中氨氮的效果及可行性。小試研究結果表明，每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的極限潛力，當沸石粒徑為3016目

23、時，氨氮去除率達到了78.5%，且在吸附時間、投加量及沸石粒徑相同的情況下，進水氨氮濃度越大，吸附速率越大，沸石作為吸附劑去除滲濾液中的氨氮是可行的。用沸石離子交換法處理經(jīng)厭氧消化過的豬肥廢水時發(fā)現(xiàn)Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果最好，其次是Ca-Zeo。增加離子交換床的高度可以提高氨氮去除率，綜合考慮經(jīng)濟原因和水力條件，床高18 cm（H/D=4），相對流量小于7.8BV/h是比較適合的尺寸。離子交換法受懸浮物濃度的影響較大。應用沸石脫氨法必須考慮沸石的再生問題，通常有再生液法和焚燒法。采用焚燒法時，產(chǎn)生的氨氣必須進行處理。（4）膜分離技術利用膜的選

24、擇透過性進行氨氮脫除的一種方法。這種方法操作方便，氨氮回收率高，無二次污染。采用電滲析法和聚丙烯(PP)中空纖維膜法處理高濃度氨氮無機廢水可取得良好的效果。電滲析法處理氨氮廢水20003000 mg/L，去除率可在85%以上，同時可獲得8.9%的濃氨水。此法工藝流程簡單、不消耗藥劑、運行過程中消耗的電量與廢水中氨氮濃度成正比。PP中空纖維膜法脫氨效率90%，回收的硫酸銨濃度在25%左右。運行中需加堿，加堿量與廢水中氨氮濃度成正比。乳化液膜是種以乳液形式存在的液膜具有選擇透過性，可用于液-液分離。分離過程通常是以乳化液膜（例如煤油膜）為分離介質(zhì)，在油膜兩側(cè)通過NH3的濃度差和擴散傳遞為推動力，使

25、NH3進入膜內(nèi)，從而達到分離的目的。用液膜法處理某濕法冶金廠總排放口廢水（10001200 mgNH4+-N/L，pH為69）7，當采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚為表面活性劑用量為4%6%，廢水pH調(diào)至1011，乳水比在1:81:12，油內(nèi)比在0.81.5。硫酸質(zhì)量分數(shù)為10%，廢水中氨氮去除率一次處理可達到97%以上。（5）化學氧化法利用強氧化劑將氨氮直接氧化成氮氣進行脫除的一種方法。折點加氯是利用在水中的氨與氯反應生成氨氣脫氨，這種方法還可以起到殺菌作用，但是產(chǎn)生的余氯會對魚類有影響，故必須附設除余氯設施。在溴化物存在的情況下，臭氧與氨氮會發(fā)生如下類似折點加氯的反應：Br+O3+H+HBrO+O2

26、，NH3+HBrONH2Br+H2O，NH2Br+HBrONHBr2+H2O，NH2Br+NHBr2N2+3Br+3H+。 用一個有效容積32 L的連續(xù)曝氣柱對合成廢水(氨氮600 mg/L)進行試驗研究，探討B(tài)r/N、pH以及初始氨氮濃度對反應的影響，以確定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的最佳反應條件。發(fā)現(xiàn)NFR(出水NO3-N與進水氨氮之比)在對數(shù)坐標中與Br-/N成線性相關關系，在Br-/N>0.4，氨氮負荷為3.64.0 kg/(m3·d)時，氨氮負荷降低則NFR降低。出水pH6.0時，NFR和BrO-Br（有毒副產(chǎn)物）最少。BrO-Br可由Na2SO3定量分解，N

27、a2SO3投加量可由ORP控制。3.1.2生化聯(lián)合法物化方法在處理高濃度氨氮廢水時不會因為氨氮濃度過高而受到限制，但是不能將氨氮濃度降到足夠低（如100mg/L以下）。而生物脫氮會因為高濃度游離氨或者亞硝酸鹽氮而受到抑制。實際應用中采用生化聯(lián)合的方法，在生物處理前先對含高濃度氨氮的廢水進行物化處理。 研究采用吹脫-缺氧-好氧工藝處理含高濃度氨氮垃圾滲濾液。結果表明，吹脫條件控制在pH=9 5、吹脫時間為12h時，吹脫預處理可去除廢水中60%以上的氨氮，再經(jīng)缺氧-好氧生物處理后對氨氮（由1400mg/L降至19.4mg/L）和COD的去除率>90%。用生物活性炭流化床處理垃圾滲濾液（COD

28、為8002700mg/L，氨氮為220800mg/L）。研究結果表明，在氨氮負荷0.71kg/(m3·d)時，硝化去除率可達90%以上，COD去除率達70%，BOD全部去除。以石灰絮凝沉淀+空氣吹脫做為預處理手段提高滲濾液的可生化性，在隨后的好氧生化處理池中加入吸附劑（粉末狀活性炭和沸石），發(fā)現(xiàn)吸附劑在05 g/L時COD和氨氮的去除效率均隨吸附劑濃度增加而提高。對于氨氮的去除效果沸石要優(yōu)于活性炭。膜-生物反應器技術（MBR）是將膜分離技術與傳統(tǒng)的廢水生物反應器有機組合形成的一種新型高效的污水處理系統(tǒng)。MBR處理效率高，出水可直接回用，設備少戰(zhàn)地面積小，剩余污泥量少。其難點在于保持膜

29、有較大的通量和防止膜的滲漏。李紅巖等15利用一體化膜生物反應器進行了高濃度氨氮廢水硝化特性研究。研究結果表明，當原水氨氮濃度為2000mg/L、進水氨氦的容積負荷為2.0kg/(m3·d)時，氨氮的去除率可達99%以上，系統(tǒng)比較穩(wěn)定。反應器內(nèi)活性污泥的比硝化速率在半年的時間內(nèi)基本穩(wěn)定在0.36/d左右。3.1.3新型生物脫氮法近年來國內(nèi)外出現(xiàn)了一些全新的脫氮工藝，為高濃度氨氮廢水的脫氮處理提供了新的途徑。主要有短程硝化反硝化、好氧反硝化和厭氧氨氧化。（1）短程硝化反硝化生物硝化反硝化是應用最廣泛的脫氮方式。由于氨氮氧化過程中需要大量的氧氣，曝氣費用成為這種脫氮方式的主要開支。短程硝化

30、反硝化（將氨氮氧化至亞硝酸鹽氮即進行反硝化），不僅可以節(jié)省氨氧化需氧量而且可以節(jié)省反硝化所需炭源。用合成廢水（模擬含高濃度氨氮的工業(yè)廢水）試驗確定實現(xiàn)亞硝酸鹽積累的最佳條件。要想實現(xiàn)亞硝酸鹽積累，pH不是一個關鍵的控制參數(shù)，因為pH在6.458.95時，全部硝化生成硝酸鹽，在pH<6.45或pH>8.95時發(fā)生硝化受抑，氨氮積累。當DO0.7 mg/L時，可以實現(xiàn)65的氨氮以亞硝酸鹽的形式積累并且氨氮轉(zhuǎn)化率在98%以上。DO<0.5 mg/L時發(fā)生氨氮積累，DO>1.7 mg/L時全部硝化生成硝酸鹽。對低碳氮比的高濃度氨氮廢水采用亞硝玻型和硝酸型脫氮的效果進行了對比分析

31、。試驗結果表明，亞硝酸型脫氮可明顯提高總氮去除效率，氨氮和硝態(tài)氮負荷可提高近1倍。此外，pH和氨氮濃度等因素對脫氮類型具有重要影響。 短程硝化反硝化處理焦化廢水的中試結果表明，進水COD、氨氮、TN和酚的濃度分別為1201.6mg/L、510.4mg/L、540.1mg/L、110.4 mg/L時，出水COD、氨氮、TN和酚的平均濃度分別為197.1mg/L、14.2mg/L、181.5mg/L、0.4 mg/L，相應的去除率分別為83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。與常規(guī)生物脫氮工藝相比，該工藝氨氮負荷高，在較低的C/N值條件下可使TN去除率提高。（2）厭氧氨氧化（ANAMMOX

32、）和全程自養(yǎng)脫氮(CANON)厭氧氨氧化是指在厭氧條件下氨氮以亞硝酸鹽為電子受體直接被氧化成氮氣的過程。ANAMMOX的生化反應式為：NH4+NO2N2+2H2OANAMMOX菌是專性厭氧自養(yǎng)菌，因而非常適合處理含NO2、低C/N的氨氮廢水。與傳統(tǒng)工藝相比，基于厭氧氨氧化的脫氮方式工藝流程簡單，不需要外加有機炭源，防止二次污染，又很好的應用前景。厭氧氨氧化的應用主要有兩種：CANON工藝和與中溫亞硝化（SHARON）結合，構成SHARON-ANAMMOX聯(lián)合工藝。CANON工藝是在限氧的條件下，利用完全自養(yǎng)性微生物將氨氮和亞硝酸鹽同時去除的一種方法，從反應形式上看，它是SHARON和ANAMM

33、OX工藝的結合，在同一個反應器中進行。發(fā)現(xiàn)深圳市下坪固體廢棄物填埋場滲濾液處理廠，溶解氧控制在1 mg/L左右，進水氨氮<800 mg/L，氨氮負荷<0.46 kgNH4+/(m3·d)的條件下，可以利用SBR反應器實現(xiàn)CANON工藝，氨氮的去除率>95%，總氮的去除率>90%。 研究表明ANAMMOX和CANON過程都可以在氣提式反應器中運轉(zhuǎn)良好，并且達到很高的氮轉(zhuǎn)化速率?？刂迫芙庋踉?.5mg/L左右，在氣提式反應器中，ANAMMOX過程的脫氮速率達到8.9 kgN/（m3·d），而CANON過程可以達到1.5 kgN/（m3·d）。（

34、3）好氧反硝化傳統(tǒng)脫氮理論認為，反硝化菌為兼性厭氧菌，其呼吸鏈在有氧條件下以氧氣為終末電子受體在缺氧條件下以硝酸根為終末電子受體。所以若進行反硝化反應，必須在缺氧環(huán)境下。近年來，好氧反硝化現(xiàn)象不斷被發(fā)現(xiàn)和報道，逐漸受到人們的關注。一些好氧反硝化菌已經(jīng)被分離出來，有些可以同時進行好氧反硝化和異養(yǎng)硝化（如Robertson等分離、篩選出的Tpantotropha.LMD82.5）。這樣就可以在同一個反應器中實現(xiàn)真正意義上的同步硝化反硝化，簡化了工藝流程，節(jié)省了能量。用序批式反應器處理氨氮廢水，試驗結果驗證了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脫氮能力隨混合液溶解氧濃度的提高而降低，當溶解氧濃度為0.5mg

35、/L時，總氮去除率可達到66.0%。 連續(xù)動態(tài)試驗研究表明，對于高濃度氨氮滲濾液，普通活性污泥達的好氧反硝化工藝的總氮去除串可達10%以上。硝化反應速率隨著溶解氧濃度的降低而下降；反硝化反應速率隨著溶解氧濃度的降低而上升。硝化及反硝化的動力學分析表明，在溶解氧為0.14 mg/L左右時會出現(xiàn)硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化現(xiàn)象。其速率為4.7mg/(L·h)，硝化反應KN0.37 mg/L；反硝化反應KD=0.48 mg/L。在反硝化過程中會產(chǎn)生N2O是一種溫室氣體，產(chǎn)生新的污染，其相關機制研究還不夠深入，許多工藝仍在實驗室階段，需要進一步研究才能有效地應用于實際工程中。另外

36、，還有諸如全程自養(yǎng)脫氮工藝、同步硝化反硝化等工藝仍處在試驗研究階段，都有很好的應用前景。3.2 研究的目的及意義我們現(xiàn)如今正處于一個經(jīng)濟全速發(fā)展的階段，同時也面臨著資源的短缺和能源的匱乏，特別是水資源的現(xiàn)狀不容樂觀。由于受經(jīng)濟等諸多因素的影響，水污染的廣泛存在，對我們原本就短缺的水資源來說，更是雪上加霜。我們在發(fā)展經(jīng)濟之余，更不可忽視廢水的治理，通過治理的途徑杜絕水污染的發(fā)生，條件成熟時還可以使廢水回用，緩解水資源緊張的矛盾。在水污染控制領域中，工業(yè)廢水的治理是水污染控制領域中一項十分重要的內(nèi)容。我們知道，工廠的生產(chǎn)部、居民區(qū)以及加工處、食堂、廁所等每天都要排放出大量的廢水，這些廢水中含有許多

37、細菌、病毒、寄生蟲卵和一些有毒有害的物質(zhì)。如果這些廢水不經(jīng)處理，任其排入環(huán)境，就會嚴重的污染水源，傳播疾病，危害人民群眾的健康，因此工業(yè)的廢水必需經(jīng)過嚴格的處理后才能排放或回用1。由于吸水性樹脂廢水中含有較高濃度的氨氮，易采用化學沉淀法，一方面可以降低水中的污染物濃度，達到排放標準；另一方面還可以保障消毒效果。因為其一般要求的處理后水質(zhì)較高，所以采用化學沉淀處理法較好。本文主要通過實驗的手段，研究化學沉淀法應用于吸水性樹脂廢水中在何種條件下可使各種污染指標的去除率降到最低。3.3 研究內(nèi)容設計出吸水性樹脂廢水處理的實驗研究方案。通過實驗確定吸水性樹脂廢水的最佳處理工藝條件及最佳條件下的處理效果

38、。并考察各因素對吸水性樹脂廢水處理效果的影響。3.4 實驗方法確定通過對以上處理方法的對比再結合實際情況，決定采取MAP沉淀法處理吸水性樹脂廢水。主要是利用以下化學反應：理論上講以一定比例向含有高濃度氨氮的廢水中投加磷鹽和鎂鹽，當Mg2 + NH4+PO43 ->2.5×1013時可生成磷酸銨鎂（MAP），可以較有效地除去廢水中的氨氮。4 實驗部分 本課題通過實驗的方式測定吸水性樹脂廢水中NH4-N在經(jīng)過化學沉淀法處理前后的變化。通過對鎂鹽和磷酸鹽的控制，確定控制的最佳條件，即NH4-N測定項目去除率最高的控制條件。分析實驗現(xiàn)象和結果。通過對實驗結果的分析，判斷化學沉淀法處理氨

39、氮廢水的可行性；最終提出對化學沉淀法處理氨氮廢水的較佳的實驗條件。4.1 實驗原理向高濃度氨氮廢水中加入鎂鹽和磷酸鹽后，會發(fā)生化學沉淀反應，生成磷酸氨鎂沉淀。反應液經(jīng)重力沉淀或者過濾，得到磷酸氨鎂，其化學分子式為，俗稱鳥糞石。沉淀物呈白色晶體粉末狀，還會以大單晶體、微小晶體、凝乳、凝膠塊形式出現(xiàn)，密度為1.7，在25時溶解度為2.5，溶于酸不溶于堿。其主要化學反應式如下： 實驗試劑為分析純和。藥劑按一定的配比和順序加入廢水中，用濃度為10的溶液調(diào)節(jié)反應液的pH值，攪拌20min，使其充分反應。將反應完后的反應液通過重力沉降，使其中的固液分離，測定上清夜中剩余氨氮、總磷、鎂的濃度，并對固體物進行

40、含量分析。4.2 實驗儀器及藥品4.2.1 實驗儀器實驗中所用儀器見表4.1表4.1 實驗儀器名稱 規(guī)格型號 生產(chǎn)廠家分光光度計 721 上海光學儀器廠比色皿 2cm 上海精密科學儀器有限公司分析天平 TG328B 上海精密科學儀器有限公司錐形瓶 100mL 延慶縣精品玻璃儀器廠移液管 1.0mL，5.0mL等 延慶縣精品玻璃儀器廠具塞比色管 50mL 延慶縣精品玻璃儀器廠中速定量濾紙 中國上海三愛思試劑有限公司 燒杯 上海梅穎浦儀器儀表制造有限公司磁力攪拌器 太原市新興玻璃儀器廠4.2.2 實驗藥品實驗中所用藥品見表4.2表4.2 實驗藥品名稱 規(guī)格 生產(chǎn)廠家碘化鉀 分析純 太原市晉源化學試

41、劑廠碘化汞 分析純 太原市晉源化學試劑廠酒石酸鉀鈉 分析純 天津市化學試劑一廠濃鹽酸 分析純 太原市晉源化學試劑廠濃硫酸 分析純 北京化工廠氧化鎂 分析純 天津市科密歐化學試劑開發(fā)中心氯化鈉 分析純 太原市晉源化學試劑廠磷酸二氫鉀 分析純 天津市化學試劑一廠4.3化學沉淀法處理吸水性樹脂廢水的實驗測定（1）鎂鹽的配制將適量氧化鎂溶解于少量濃鹽酸溶液中，溶解后，稀釋至不同程度，充分混勻，撕取pH試紙測定實驗前廢水pH值，呈酸性，分裝于試管中，貯存于冷暗處備用。（2）磷酸氫二鈉溶液的制備打開分析天平，調(diào)零，取磷酸氫二鈉適量,置于燒杯中，緩慢加入去離子水，同時用玻璃棒不斷攪拌，直至完全溶解，貯存于冷

42、暗處備用。4.3.1 試驗步驟(1) 廢水中氨氮濃度的測定本試驗處理廢水，采用靜放6小時的吸水性樹脂的生產(chǎn)廢水。取100ml廢水，測其氨氮濃度，方法同2.3 高吸水性樹脂廢水中氨氮的測定。(2) 量取廢水移取吸水性樹脂廢水100于200燒杯中，廢水呈較淺棕黃色，撕取pH試紙測定實驗前廢水pH值，大致為13。（2）反應將廢水溶液，置于定時恒溫磁力攪拌器上，在30、120r/min條件下緩慢加入適量氧化鎂溶液和磷酸氫二鈉溶液，首先看到有少量乳白色絮狀沉淀產(chǎn)生，隨后有部分消失。（4）調(diào)節(jié)pH值用滴管緩慢向混合廢水中滴加氫氧化鈉溶液，調(diào)節(jié)pH值為9.0左右。，乳白色沉淀再次出現(xiàn)，并且開始增加，繼續(xù)攪拌

43、。（5）固液分離 50min后，把反應溶液取下，用濾紙進行過濾，得到較清液和為黃色固體，固體為磷酸銨鎂（MAP）。（6）再次測氮取得到的清液測定氨氮含量，氨氮的測定同上述方法。在該條件下進行多次研究試驗，通過試驗，可以大致確定對氨氮去除率的影響的因素有藥劑投加量、溶液pH、攪拌時間。5討論單因數(shù)對處理效果影響5.1藥劑投加量對氨氮去除率的影響5.1.1磷酸鹽投加量對氨氮去除率的影響實驗研究（1）移取吸水性樹脂廢水100于200燒杯中，廢水呈較淺棕黃色，撕取pH試紙測定實驗前廢水pH值，大致為13。（2）移取適量氯化鎂溶液，緩慢加入到廢水中，用玻璃棒攪拌，至完全融合，使其：（摩爾比）配比為1：1

44、，貯存?zhèn)溆谩＃?）將混合后的廢水溶液，置于定時恒溫磁力攪拌器上，在30、120r/min條件下緩慢加入磷酸鹽溶液，首先看到有少量乳白色絮狀沉淀產(chǎn)生，隨后有部分消失。（4）用滴管緩慢向混合廢水中滴加氫氧化鈉溶液，調(diào)節(jié)pH值為9.0左右。，乳白色沉淀再次出現(xiàn)，并且開始增加，繼續(xù)攪拌。50min后取下，靜置60min，去上層清液測定氨氮含量，氨氮的測定同上述方法。（5）改變：投加比例，做多組對比試驗。方法同上生成磷酸氨鎂沉淀的反應中，理論上：（摩爾比，下同）應為1：1：1。實驗研究表明，按此配比雖然能提高氨氮的去除率，但處理后的出水中殘磷的質(zhì)量濃度較高，帶來了磷的污染。因此為了確保廢水處理效果并避免

45、產(chǎn)生二次污染，根據(jù)反應動力學原理，在確定最佳投加量后改變投加比例。試驗數(shù)據(jù)整理為表5.1表5.1 磷酸鹽投加比例實驗數(shù)據(jù)表： 剩余氨氮濃度 氨氮去除率% 殘磷濃度1：1：0.7 97.5 34.2% 0.631：1：0.8 75.6 48.9% 0.811：1：0.9 43.9 70.3% 1.271：1：1 32.1 78.3% 1.781：1：1.1 27.8 81.2% 2.25由表5.1繪制氨氮去除率和殘磷濃度隨磷酸鹽投加量變化曲線圖。01020304050607080900.70.80.911.1磷酸鹽投加比例氨氮去除率（%）氨氮圖5.1 磷酸鹽投加比例對去除率影響00.511.52

46、2.50.70.80.911.1磷酸鹽投加比例殘磷濃度（mg/L）殘磷圖5.2 磷酸鹽投加比例對殘磷濃度影響由圖5.1、圖5.2可知，增加磷酸鹽的投加量，有利于產(chǎn)生磷酸氨鎂沉淀，氨氮去除率明顯增加，但磷的利用率卻相對減少，殘磷量增多，會造成二次污染，根據(jù)分析可得，：摩爾比為1：1較為適宜。5.1.2 鎂鹽投加量對氨氮去除率的影響實驗研究生成磷酸氨鎂沉淀的反應中，理論上：（摩爾比，下同）應為1：1：1。實驗研究表明，按此配比雖然能提高氨氮的去除率，但處理后的出水中殘磷的質(zhì)量濃度較高，帶來了磷的污染。因此為了確保廢水處理效果并避免產(chǎn)生二次污染，根據(jù)反應動力學原理，在確定最佳投加量后改變投加比例。（

47、1）移取吸水性樹脂廢水100于200燒杯中，廢水呈較淺棕黃色，撕取pH試紙測定實驗前廢水pH值，大致為13。（2）移取適量溶液，緩慢加入到廢水中，用玻璃棒攪拌，至完全融合，使其：（摩爾比）配比為1：1，貯存?zhèn)溆谩＃?）將混合后的廢水溶液，置于定時恒溫磁力攪拌器上，在30、120r/min條件下緩慢加入磷酸鹽溶液，首先看到有少量乳白色絮狀沉淀產(chǎn)生，隨后有部分消失。（4）用滴管緩慢向混合廢水中滴加氫氧化鈉溶液，調(diào)節(jié)pH值為9.0左右。，乳白色沉淀再次出現(xiàn)，并且開始增加，繼續(xù)攪拌。50min后取下，靜置60min，去上層清液測定氨氮含量，氨氮的測定同上述方法。（5）改變：投加比例，做多組對比試驗，方

48、法同上。表5.2 鎂鹽投加比例實驗數(shù)據(jù)表： 剩余氨氮（） 氨氮去除率（%） 殘磷濃度 （）1.0 ：1 ：1 51.4 65.3% 0.711.1 ：1 ：1 44.8 69.7% 0.75 1.2 ：1 ：1 35.5 76.1% 1.521.3 ：1 ：1 30.5 79.4% 2.241.4 ：1 ：1 28.6 82.8% 2.78由表5.2繪制氨氮去除率和殘磷濃度隨鎂鹽投加量變化曲線圖。圖5.3 鎂鹽投加比例對去除率的影響圖5.4 鎂鹽投加量對殘磷濃度影響由圖5.3和圖5.4可見：增加鎂鹽的投加量可以降低廢水中氨氮的濃度，提高氨氮的去處率，但去處效果影響并不十分明顯；然而殘磷濃度卻隨

49、鎂鹽投加量的增大而明顯降低，當：1.2時，氨氮去除率提高緩慢，殘磷濃度也較高，1.3時殘磷濃度已超過二級排放標準。因此，從各方面考慮，：控制在1.2較為適宜。 5.2 攪拌時間對氨氮去除率的影響 固定：為1.2：1：1.2，pH為9.0左右，改變攪拌時間。反應數(shù)據(jù)繪制成表5.3。表5.3 攪拌時間對氨氮去除率的影響攪拌時間（min） 氨氮質(zhì)量濃度（mg/L） 氨氮去除率（%）20 98 33.8%30 36.8 75.7%40 35 76.4%50 34.2 76.9%由表5.3繪制攪拌時間對氨氮去除率影響曲線圖圖5.3 氨氮去除率隨攪拌時間變化曲線從表5.2和圖5.3中我們可以看到隨著攪拌時間的增加，氨氮去除率逐漸增加，說明廢水中的氨氮生成磷酸氨鎂需要一定的時間。當攪拌時間達到40min后，繼續(xù)攪拌氨氮的去除率無明顯增加。在攪拌時間為30min和40min后，氨氮的去除率分別為75.7%和76.4%，綜合考慮，以攪拌時間30min為宜。5.3驗證實驗?。簽?.0：1.0：1.2，反應攪拌時間為30min。按著4.3.1實驗步驟進行驗證實驗，最后進行測定剩余氨氮質(zhì)量濃度（mg/L）為29.8 mg/L，氨氮去除率為79.8%，殘磷濃